mk.geologyidea.com
Повеќе

Претставување полилини што се преклопуваат во QGIS

Претставување полилини што се преклопуваат во QGIS


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.


Имам неколку датотеки со форми што претставуваат автобуски линии со различни бои за секој сегмент, сепак, бидејќи линиите се точно суперпонирани, може да се види само датотеката со форми на врвот. Дали постои начин да се прикажат линиите подолу, на пример, рамо до рамо на овие делови од сегментите каде што се спојуваат неколку линии (може да има 4 или 5 од нив)? Полилините се составени од серија сегменти.

Знам дека има некои алатки во ArcGIS, но користам QGIS 2.8.0


Во QGIS 2.8.0 можете да го направите тоа со опцијата за поместување во својствата на слојот на стил. Во мојот пример со три полилини (и тие се точно суперпонирани):

Кликнете на „Едноставна линија“ од линијата 2 за да се прикаже опцијата „Офсет“ (поставив 1 мм):

Кликнете на „Едноставна линија“ од линијата 5 за да се прикаже опцијата „Офсет“ (поставив -1 мм):

Добиениот резултат (поместување на линијата4 непроменет; 0 мм):

Уредување белешка (одговор на коментар за алфа-бета-супа):

Со следниот код, извршен во Python конзолата на QGIS, го имам истиот резултат:

од PyQt4.QtGui увоз * mc = iface.mapCanvas () слоеви = [] renderer = [] n = mc.layerCount () симбол = опсег (n) симбол [0] = QgsLineSymbolV2.createSimple ({'боја': 'зелена ',' width ':' 1 ',' offset ':' 1.0 '}) симбол [1] = QgsLineSymbolV2.createSimple ({' color ':' red ',' width ':' 1 ',' offset ':' 0.0 '}) симбол [2] = QgsLineSymbolV2.createSimple ({' боја ':' сина ',' ширина ':' 1 ',' офсет ':'-1.0 '}) за i во опсег (n): слоеви. додај (mc.layer (i)) за слој во слоеви: renderer.append (layer.rendererV2 ()) за i во опсег (n): renderer [i] .setSymbol (симбол [i]) iface.mapCanvas () освежи () за слој во слоеви: iface.legendInterface (). refreshLayerSymbology (слој)

Проценка на социјално-еколошката ранливост на крајбрежните системи за риболов и туризам

Откривањето области со висока социјално-еколошка ранливост (СЕВ) е од суштинско значење за подобро информирање на интервенциите на менаџментот за градење отпорност во крајбрежните системи. Рамката СЕВ, развиена од Меѓувладиниот панел за климатски промени, е робустен метод за идентификување на СЕВ на тропските крајбрежни системи за климатските промени. Сепак, примената на оваа рамка за умерените региони и другите двигатели на промените останува неистражена. Оваа студија ја операционализира рамката SEV за да ги процени социјално-еколошките импликации на риболовот и туризмот во умерените крајбрежни системи. Просторно го претставивме СЕВ на крајбрежните системи и ги идентификувавме димензиите на социјална и еколошка ранливост што го поддржуваат овој СЕВ. Нашите резултати покажуваат дека различните димензии придонесуваат различно за СЕВ, сугерирајќи ја потребата од карактеристична интервенција за управување за да се намали ранливоста на крајбрежните системи. Нашите наоди, исто така, нагласуваат дека диверзификацијата на егзистенција и заштитата на морските области може да бидат веродостојни стратегии за градење отпорност во умерените крајбрежни системи кои се соочуваат со риболовни и туристички притисоци. Со оваа студија, се надеваме дека ќе ја охрабриме примената на рамката СЕВ за други двигатели на промени за изградба на поотпорни крајбрежни системи.


Вовед

Климатските фактори може да дејствуваат како еколошки бариери што можат да ја одредат дистрибуцијата на животински и растителни видови 1. Ова може да објасни зошто почетните процеси на спецификација често може да се заклучат од анализата на моделите на дивергенција на нишите 2. Генетската варијација, видот просторна структура што произлегува од пејзажните бариери за протокот на гени и интраспецифичните еволутивни процеси (на пример, локална адаптација) се главните двигатели на спецификацијата. Затоа, не е изненадувачки што генетските студии во комбинација со моделите на еколошка ниша се докажани како моќни алатки за проучување на еволутивните процеси и решавање на проблемите за зачувување на биолошката разновидност 3. Покрај тоа, карактеризацијата на нишите на животната средина е од суштинско значење за разбирање на распределбата на видовите и моделите на биолошка разновидност. Моделирање на корелативна еколошка ниша 33 е вообичаена алатка што се користи за приближување кон оваа карактеризација 3. Меѓутоа, дали нивото на видот е најсоодветното ниво за овој пристап? Смит и сор. 4 сугерираат дека мора да ги разгледаме локалните адаптации како еволутивни фактори кои влијаат на барањата на нишите, и затоа треба да се земе предвид вклучувањето на еволутивните односи под и над нивото на видот. Поради оваа причина, информативно е да се споредат нишите режими низ таксоните на посебен начин, земајќи ги предвид видовите и локалните генетски родови. Меѓу 'рбетниците, водоземците се идеални организми за анализа на ова прашање, бидејќи нивната физиологија е многу ограничена од факторите на животната средина 5,55, и тие имаат ниски способности за распрснување. Оваа комбинација на карактеристики се очекува да ја промовира еволуцијата на локалните адаптации за да се совпадне со просторната сложеност на варијациите на животната средина 7.

Добро е познато дека викаријантните настани можат да предизвикаат дивергенција со ограничување на генетската размена меѓу еволутивните единици 8, ​​но во моментов, постојат докази дека факторите на животната средина, исто така, можат да играат клучна улога во биолошката диверзификација 9,10,11. Иако моделите на соодветност на живеалиштата и споредбите на сличностите во нишите беа претходно спроведени на меѓуспецифични и интраспецифични нивоа за жабите на бабиците (Алити сп.), овие модели се имплементирани само во А. акушери 9 Сепак, други медитерански видови, како што се A. cisternasii и А. дикхилени, не се изучувани со примена на вгнездени модели (меѓу-и интраспецифични климатски шеми за дивергенција на ниши) и покрај фактот дека нивните генетски и филогенетски дисконтинуитети се добро документирани 12,13. Понатаму, меѓуспецифичната перспектива на климатските ниши за сите видови во родот е клучна за подобро разбирање на климатските детерминанти и вклучените процеси на диференцијација.

Неодамнешните студии за моделирање лажат покажаа дека условите на животната средина можат да ја поттикнат еволуцијата низ географските опсези и да влијаат на моделите на генетска структура 14,9,15. Покрај тоа, генетската изолација и локалната адаптација можат синергистички да влијаат врз судбината на видовите 16, а биогеографските и викаријантните настани можат да предизвикаат диференцијација на видовите (види Мартинез-Солано и сор. 17). Сепак, факторите на животната средина вклучени во одржувањето на сегашната диференцијација на видовите и еволутивните единици не се тестирани како целина. Тектонските фактори, со формирањето на планински венец во Гибралтарскиот Теснец за време на сцената на Горниот Тортонија, одиграа важна улога во спецификацијата на родот Алити 18,17. Всушност, географската изолација на A. muletensis и А. маурус може силно да влијае на нивните ниши на животната средина. Конечно, неодамнешната работа сугерира дека посложеното геолошко сценарио може да влијае на еволутивната историја на Алити во нејзиниот јужен опсег, со плиоценски вулкански архипелаг помеѓу Кабо де Гата и источниот брег на Рифот 19.

Главните цели на оваа студија беа (1) да ги карактеризира реализираните разлики во нишите и факторите на животната средина кои ја промовираат диференцијацијата и забележаната дистрибуција на Алити видови, и (2) да се испита важноста на еволуцијата на нишите со тестирање на хипотезите за конзервативизам, како одржување на барањата на предците меѓу видовите со заеднички предок 20 и дивергенција на нишите, како појава на дивергенции меѓу овие видови 2. Дополнително, тестиравме дали набудуваните обрасци на ниша на еколошка еволуција се конзистентни во две филогенетски размери: меѓуспецифични и интраспецифични (т.е. генетски лози од Диас и сор. 12 Гончалвес и сор. 13 и Маја-Карваhoо и сор. 9). Претпоставувавме постоење на диференцијација и на интер и на специфично ниво како последица на диференцијацијата на климатските ниши. Во оваа шема, внатрешната и меѓуспецифичната диференцијација може да бидат под влијание на климатските и географските бариери во текот на генетската варијација и структура. Конечно, ние исто така имавме за цел да утврдиме дали процесите на ниша и филогенетска еволуција се паралелни со предвидување дали подкладите ќе покажат филогенетски сигнал.


Дискусија

Моделите на дистрибуција на видовите станаа с notice позабележителни во еколошките и биогеографските истражувања 33. Најчесто затоа што на еколозите им се потребни начини за брзо проценување на влијанијата на климатските промени врз голем број видови за кои податоците за појавата честопати се единствениот извор на информации 34. Иако беа презентирани неколку критички мислења за анализите на ЕНМ во последните 35 години, MaxEnt се чини дека е најсигурната апликација за моделирање на дистрибуција на видовите. Неговата корисност беше тестирана и кај ретки организми 36, 37. Вреди да се одбележи, некои од студиите што укажуваат на непроценлива корисност на алатките за ЕНМ 38 (Бил и сор.) беа доведени во прашање од следните истражувачи 39.

Во нашето истражување тестиравме три пристапи за проценка на минатото, сегашноста и идната дистрибуција на соодветните ниши на слабо познати видови лишаи. Некои од претходните студии покажаа дека корелациите помеѓу податоците за животната средина што се користат во моделирањето треба да се намалат и дека корелираните променливи треба да се исклучат од анализата 40. Исто така, беше сугерирано дека користењето ограничена област во анализата на ЕНМ е посигурно отколку пресметувањето на соодветноста на живеалиштата во глобална скала 41. Според добиените резултати од AUC, најсигурниот модел е креиран врз основа на сите расположливи климатски и надморски податоци и е конструиран за целиот свет. Затоа, би постулирале дека сите потенцијално корисни климатски променливи и висински податоци треба да се користат во студиите за ЕНМ, особено кога еколошките информации за проучениот таксон се слаби и тие не дозволуваат да се дискриминираат климатските податоци како ирелевантни. Вреди да се одбележи, и покрај малите разлики во доверливоста на трите спроведени анализи, сите создадени модели посочија слични области што би можеле да бидат окупирани од Ochrolechia austroamericana. Според наше мислење, моделирањето на дистрибуција на видовите лишаи со MaxEnt може да се прошири на нови полиња и би било особено корисно за реконструкција на нивната мината дистрибуција и потенцијални миграциски патишта. Додека идното губење на живеалиштето на лишаите стана ново прашање во лихнологијата 42, 43, досега MaxEnt не беше имплементиран во ниту една од тие студии. Иако ограничувањата на таквите предвидувања се добро познати и нивната верификација не е можна во сегашно време, ние веруваме дека ранливоста на одредени области наведени во моделирањето треба да се земе предвид пред да се планираат активности за заштита.

И покрај Ochrolechia austroamericana е пријавено од прилично ограничен број локалитети 23, 24, методот ЕНМ покажа дека неговиот потенцијален опсег на дистрибуција може да биде многу поширок.

Анализите покажаа соодветност на живеалиштата на скоро секој континент, но нејзината појава е многу неверојатна во повеќето региони како род Охролехија А.Масал. беше предмет на неколку таксономски третмани во минатото в. 30 години 24, 25, 44, 45, 46, 47, 48 и O. austroamericana никогаш не е пронајден надвор од Јужна Америка. Во принцип, повеќето Охролехија видовите имаат дистрибуција прилично ограничена на еден континент или регион, и тоа евентуално може да се поврзе со ограничената дисперзија на дијаспората (аскоспорите), кои се релативно големи 49. Само многу малку видови, на пр. тропските О.африкана Залудно., Се знае дека имаат поширок опсег 25, 45, но ако тие навистина претставуваат една еволутивна лоза или неколку криптични видови, с has уште не е решено. Меѓутоа, во светлината на неодамнешните студии, кои покажаа дека неколку лихенизирани габи претставуваат бројни филогенетски различни кладови 50, 51, се сомневаме дека ова сценарио е поадекватно во овој случај.

Што се однесува до најверојатниот потенцијален опсег на дистрибуција, сметаме дека O. austroamericana се јавува само во Јужна Америка од Венецуела до јужна Аргентина со, како што покажа нашето моделирање, највисока концентрација на соодветни живеалишта во Централните Анди. Бидејќи се чини дека е ограничено на посвежи климатски услови, не може да се шири повеќе на север поради недостатокот на соодветни премини за ширење во Централна Америка.

Очигледно, моменталната распределба на соодветните живеалишта на O. austroamericana резултати од локацијата на нејзината глацијална рефугија и не се забележува распрснување на овој лишај на долги растојанија. Покривањето на неговите ниши се намали за речиси 25% од LGM. Најголем дел од загубата е забележана во Пампас и во високите региони на Централен и Јужен Анд. Првото прашање го толкуваме како поврзано со регресијата на крајбрежната линија по доцната глацијална, што значително влијаеше на локалните климатски услови 52. Губењето на живеалиштата долж Андите може да биде предизвикано од затоплувањето на високо-Андејските региони, документирано за бројни јужноамерикански региони и кое е интензивирано во последните три децении, и, како последица на тоа, вертикално поместување на вегетацијата појаси во висински градиент, односно нагорна линија на шумската линија 53, 54, 55, 56, 57, 58, 59, 60.

Изненадувачки, идната дистрибуција на O. austroamericana нема многу да се промени од сегашниот опсег на видовите. Разликата помеѓу трите создадени модели за 2080 година се разликува во соодветноста на пустината Атакама и пониските делови на источните падини на Централните Анди за појавата на проучените видови. Студиите на Буланже и сор. 61 посочи дека во дваесет и првиот век амплитудата на сезонскиот циклус ќе има тенденција да се зголеми во јужна Јужна Америка, додека во северна Јужна Америка амплитудата на сезонскиот циклус би се намалила што ги објаснува релативно малите промени во општата дистрибуција на видовите . Меѓутоа, иако сите патеки за емисија имаат тенденција да покажуваат иста шема на затоплување, највисокото затоплување се предвидува во приказната А2. Ова сценарио е единственото што предвидува зголемување на соодветната покривка за ниши O. austroamericana. Ние го толкуваме како резултат на промена на локацијата на дрворедот 62, бидејќи намалувањето на границата на шумата поради климатските промени ќе ја намали вегетациската покривка и може да изложи дополнителни области соодветни за O. austroamericana.


Резултати

Изоскопите откриваат различни просторни обрасци во концентрација N, δ 15 N и δ 13 C од В. албум зеленило (слика 1). Во нападнатите парцели 1 и 2, концентрацијата на N се движеше помеѓу 5,8 �,5 g N*kg -1 и 6,3 𠄹,9 g N*kg -1, соодветно, и значително се зголеми при споредба В. албум поединци растат подалеку и во непосредна близина на А. лонгифолија (изведена област, Слика 1А и 1Б). Овие промени во концентрацијата на Н одговараат на повеќе од двојно зголемување за растенијата лоцирани близу до напаѓачот во споредба со ненападната вегетација на границите на парцелата 1, и збогатување со околу. 30% во парцела 2. Слично, δ 15 N од В. албум значително се збогати во близина на А. лонгифолија, со вредности на заднина на непроменета вегетација на околу. -11 ‰ (заговор 1) и -8 ‰ (заговор 2) се зголемуваат до вредности блиски до 0 ‰ (слика 1Д и 1Е), иако В. албум сам по себе нема капацитет за Н2-фиксација. За δ 13 C, посебна просторна шема со вредности збогатени со ca. 2,5 ‰ за В. албум расте во близина на А. лонгифолија Настрешниците беа очигледни за парцелата 1, додека за парцелата 2, забележани се изразени варијации од мал обем само слабо поврзани со присуството на напаѓачот (Слика 1Г и 1Х). Забележително, збогатувањето во N, δ 15 N и δ 13 C поврзано со А. лонгифолија присуството беше очигледно не само во непосредна близина на напаѓачот, туку ја надмина крошната за неколку метри.

Настрешници на Багрем долгогодишен во заплетот 1 и 2 се означени со многуаголни бели изведени.

Во заговор 3, кој не е нападнат од А. лонгифолија, Концентрацијата на N беше екстремно ниска (≤ 7,3 g N*kg -1) без многу варијации во текот на испитниот план (Слика 1С). δ 15 N покажа слаба просторна шема, со збогатени вредности главно се случуваат во јужниот дел на парцелата (Слика 1F). Како и да е, збогатувањето со N беше помало во однос на апсолутните вредности и просторот во споредба со нападнатите парцели 1 и 2. јужен дел од парцелата и еден врв што покажува максимални вредности на околу. -25,5 ‰ (Слика 1I).

Кластерни анализи базирани на модели резултираа со оптимални решенија со шест кластери во заговор 1 и четири кластери во заговор 2 и 3 според BIC (С1 Слика). Оптималните модели беа елипсоидни за сите три парцели, со променлив волумен, форма и ориентација за парцела 1, еднаков волумен и форма за парцела 2 и еднаква форма за парцела 3 (С1 Слика). На Слика 2 се прикажани распрскувања на трите променливи што се користат за анализа на кластери, што укажува на членство во кластерот на секој примерок. Во сите три парцели, концентрацијата на N и δ 15 N беа во корелација и кластерите беа распоредени грубо долж усогласеното зголемување на овие променливи, со исклучок на кластерот II во заговор 3 (Слика 2А �). Распрскувања на δ 15 N наспроти δ 13 C и N концентрација наспроти δ 13 C слично покажаа корелации за заговор 3 (Слика 2F и 2I), при што кластерот II повторно сместува прилично оддалечена група (Слика 2F) . Парцелите 1 и 2 покажаа посложена врска помеѓу δ 13 C и δ 15 N: за парцела 1, во кластерите I, II и III, позитивна корелација помеѓу δ 15 N и δ 13 C беше пронајдено, со тоа што кластерот III е одделен од кластерите I и II со поголемо збогатување во δ 15 N. Спротивно на тоа, кластерите IV, V и VI имаа тенденција да се намалат за δ 13 C со повеќе збогатени вредности во δ 15 N (Слика 2Д). Истиот тренд беше очигледен во расфрлањето на концентрацијата N наспроти δ 13 C: кластерите I, II и III покажаа зголемени вредности во концентрацијата на N со збогатување во δ 13 C, додека кластерите IV, V и VI во просек добија исцрпено за δ 13 C со понатамошно зголемување на концентрацијата на N (Слика 2G). Слична шема, иако помалку изразена, може да се забележи во заговор 2 (Слика 2Е и 2Н). Додека во кластерите I, II и III, вредностите имаа тенденција да се поврзат позитивно помеѓу δ 13 C и δ 15 N, како и δ 13 C и N концентрација, кластер IV, со највисоко збогатување во δ 15 N и N концентрација, не покажа понатамошно збогатување во δ 13 С.

Членството на кластерот во кластерот I до VI (за парцела 1) или кластерот I до IV (за парцелите 2 и 3) е означено со различни симболи и бои, подредени по средна N концентрација, со сино до црвено што претставува ниско до високо N. Елипси означуваат контурите со нормална веројатност при веројатност = 0,5. Ве молиме имајте предвид различно скалирање на оските.

На слика 3 се прикажани кутии со концентрација на N, δ 15 N и δ 13 C во одделните групи. За сите парцели, средната концентрација на Н очигледно се зголеми со зголемување на бројот на кластерите, бидејќи кластерите се наредени по концентрација на Н (Слика 3А �). Во заговор 1, δ 15 N слично се зголеми од кластерот I до V, додека кластерот VI не покажа дополнително збогатување (Слика 3D). Средно δ 13 C се зголеми од кластерот I до II, а потоа до IV, но се намали во кластерите V и VI. Средно δ 13 С од кластерот III беше средно помеѓу кластерите I и II (Слика 3G). Растојанието до најблиското А. лонгифолија крошна на секој примерок, иако не беше променлива во кластерската анализа, го отслика моделот на медијани на δ 15 N, при што членовите на кластерот I ја покажуваат најголемата оддалеченост, потоа средните растојанија се намалија за кластерите II до IV, и членовите од кластерите IV, V и VI се наоѓаа најблиску до А. лонгифолија.

Различни букви укажуваат на значителни разлики во П < 0.05 (тест Крускал-Волис, непараметарски повеќекратни споредби коригирани за α-инфлација).

Моделите во заговорот 2, иако беа помалку изразени, беа слични. Концентрацијата на N се зголеми со бројот на кластерите, иако не се разликува значително помеѓу кластерите I и II (Слика 3Б). За δ 15 N, просечните вредности беа најниски во кластерот II и зголемени во кластерите III и IV (Слика 3Е). δ 13 C се зголеми од кластерот I до III и не беше значително различен помеѓу кластерите III и IV, односно δ 13 C не се збогати дополнително со дополнително зголемување на концентрацијата на N (Слика 3H). Кластерот II беше најоддалечениот и кластерот IV најблиску до А. лонгифолија настрешници, и повторно, растојанијата точно ја отсликаа распределбата на δ 15 N (слика 3К).

Во незафатениот заговор 3, односно без влијание на А. лонгифолија, δ 15 N и δ 13 C се зголеми со зголемување на концентрацијата на N во кластерите I, III и IV, меѓутоа, во групата II, релативно ниската концентрација на N беше поврзана со просечно збогатената просечна — δ 15 N и δ 13 C вредности (слика 3C, 3F и 3I).

Средниците на кластерите од пристапот базиран на модел беа доставени до хиерархиска анализа на кластери со цел да се сумираат кластерите низ трите парцели. Хиерархиската анализа на кластерите резултираше со три последни кластери (Слика 4). Општо земено, пристапот за групирање даде просторно хомогени кластери, иако во анализите не беа вклучени информации за просторна локација (слика 5). Завршниот кластер еден, кој се карактеризираше со ниски вредности во сите променливи и конкретно, ниски δ 15 N со вредности блиски до -10 ‰, беше претставен на северниот дел од парцелата 1 и опфаќаше приближно половина од површината на ненападната парцела 3. Завршниот кластер два покажа средна δ 15 N и δ 13 C со ниска до средна концентрација N и беше присутна во сите три парцели, зафаќајќи ја најголемата површина во целина. Последниот кластер три, со висока концентрација N и силно збогатен δ 15 N и δ 13 C, се случи само во нападнатите парцели 1 и 2. Во овие парцели, ќелиите доделени на последниот кластер три просторно одговараа на локациите на А. лонгифолија настрешници и нивната околина.

Оптималното решение со k = 3 кластери идентификувано со највисоката вредност на силуетата е означено со различно боење. Етикетите го одредуваат записот и почетното членство во кластерот во формата заплет.Грозд користејќи арапски и римски броеви, соодветно.

Врамените области обележани со римски броеви го илустрираат членството на ќелиите во кластери, добиени од првичната анализа на кластери базирани на модел (во парцелите). Различни бои укажуваат на членство во кластери од конечната хиерархиска анализа на кластерите (низ парцелите), која беше пресметана со средни вредности добиени од кластерирањето базирано на модели. Настрешници на Багрем долгогодишен во парцелите 1 и 2 се означени со бели полигони.


Резултати

Регионална скала, само реката Незеу

Податоците од анализите на МОЛУСЦЕ покажуваат значителна промена во моделот на покривање на земјиштето помеѓу 1961, 1980 и 2015/2016 година, врз основа на деталното мапирање на земјишната покривка долж реката Незе во регионална скала (слика 2). 59,1% од крајбрежната шумска покривка идентификувана за 1961 година беше трансформирана во земјоделско земјиште до 2015/2016 година. Паралелно, 36,6% од земјоделското земјиште во 1961 година било нападнато L. camara до 2015/2016 година (Табела 1). Само 34,5% од крајбрежните шуми проценети за 1961 година останаа до 2015/2016 година. Бројот на човечки населби се зголеми од 36 на 189 помеѓу 1961 и 2015/2016 година (т.е. за 425%).

Регионална скала, река Незеу 1961– 1980 (1961–1980) 2015/2016 (1980–2015/16) – (1961–2015/16)
Вегетација на рипари 51.24 35.75 (−30.2%) 34.57 (−3.3%) − (−32.5%)
Земјоделско земјиште 40.67 54.69 (+34.5%) 56.72 (+3.7%) − (+39.5%)
Населби 0.92 1.76 (+91.3%) 1.79 (+1.7%) − (+94.6%)
  • Првите вредности ја означуваат површината (ха). Добивките и загубите помеѓу временските групи се дадени подолу како процент во заграда.

Резултатите од ФРАГСТАТ укажаа на тешка промена во конфигурацијата на живеалиштата долж реката Незеу помеѓу 1961 и 2015/2016 година. Вкупниот број на закрпи (вклучувајќи ги сите категории за покривање на земјиштето) се зголеми од 138 на 218. На ниво на категорија за покривање на земјиштето, бројот на закрпи (НП) за земјоделско земјиште се зголеми од 54 на 87, за населување на луѓе од 7 на 29, и за крајбрежна вегетација од 62 на 88. Ефективната големина на решетката (MESH) се намали од 0,70 на 0,62 (Табела 3). На ниво на класа, Ман -Витни У тестот откри значителен пораст на бројот на закрпи (НП) на земјоделско земјиште помеѓу 1961 и 1980 година, и помеѓу 1980 и 2015/2016 година, и за крајбрежна вегетација помеѓу 1980 и 2015/2016 година. Човечките населби значително се зголемија помеѓу 1980 и 2015/2016 година.

Пејзажна скала, реката Незеу и реката Калунду

Податоците за пејзажната скала добиени од случајно поставените парцели долж реката Незеу и реката Калунду покажаа складни трендови како што беа откриени на регионално ниво (види погоре). Податоците од анализите на МОЛУСЦЕ покажуваат значително зголемување на процентот на земјоделско земјиште од 48,2% на 64,2%, додека покривањето на крајбрежната вегетација се намали од 44,0% на 23,8% од вкупната површина на земјиштето помеѓу 1961 и 2015/2016 година (Табела 2). Понатаму, 58,5% од поранешните непроменети крајбрежни грмушки се претворија во земјоделско земјиште, но 18,8% од земјоделското земјиште повторно беше покриено со грмушка потоа. Само 28,9% од чистите крајбрежни грмушки проценети во 1961 година постоеја постојано до 2015/2016 година. Валидацијата покажа 95,5% исправност на споредбата, вкупна вредност на Капа од 0,92, 0,94 за Капа хистограм и 0,98 Капа локација. Релативната грешка во растеризацијата се движеше од .000.0012 до 0.00056 за категориите за покривање на земјиштето (Табела 3).

Категорија за покривање на земјиштето Река Незе (1961–2015/16) Реката Калунду (1961–2015/16) Генерално (1961–2015/16)
Вегетација на рипари 42.90 (−43.63) 45.07 (−48.22) 43.98 (−45.95)
Земјоделско земјиште 49.93 (+26.15) 46.45 (+40:93) 48.20 (+33.20)
Населби 0.60 (+195.74) 0.26 (+480.00) 0.43 (+280.60)
Категорија за покривање на земјиштето Година
2014 1962
Земјоделско земјиште −0.00044308 −0.00007139851
Корито на реката 0.00010825 0.00047055326
Населба −0.00123494 0.00056181737
Рипска шума −0.00008747 −0.00004662649
  • RE беше пресметано врз основа на Liao и Bai (2010). Вредностите се движат помеѓу 0 и 1. Позитивното (негативно) RE покажува дека површината на мрежата по растеризацијата е поголема (помала) од векторската површина пред растеризацијата за категоријата земјиште. Колку е поголема апсолутната вредност, толку е поголема грешката.

Податоците добиени од анализите на ФРАГСТАТ укажаа на сериозна промена во конфигурацијата на живеалиштата долж двете реки од 1961 до 2015/2016 година. На ниво на предел, вкупниот број на закрпи (вклучувајќи ги и сите категории) се зголеми од 487 на 985. На ниво на класа, бројот на закрпи (НП) за земјоделско земјиште се зголеми од 185 на 196. Бројот на закрпи на крајбрежната вегетација се зголеми од 200 на 651. Ефективната големина на решетката (MESH) се намали од 0,88 на 0,73 (табели 3 и 4). На ниво на класа, Ман -Витни У тестот откри значителни разлики во конфигурацијата на пејзажот помеѓу 1961 и 2015/2016 година за земјоделско земјиште во однос на МЕШ, и за крајбрежна вегетација во однос на НП и МЕШ. На ниво на категорија на земјиште (класа), анализата покажа само значајни разлики помеѓу двете реки за категоријата земјоделско земјиште во однос на НП во 2015/2016 година. Следствено, во текот на изминатите пет децении, вкупната покриеност на крајбрежната вегетација силно се намали, а останатите закрпи станаа силно фрагментирани (Табела 4).

Регионална скала Пејзажна скала
Реката Незеу Реката Незеу Реката Калунду Генерално
Години / Категорија за покривање на земјиште НП МЕШ НП МЕШ НП МЕШ НП МЕШ
1961 138 0.7000 261 0.2315 226 0.8529 487 0.2224
1980 144 0.6460
2015/2016 218 0.6233 505 0.1786 479 0.7469 984 0.1827
1961
Вегетација на рипари 62 0.3881 200 0.4503 96 0.4599 200 0.4551
Населби 7 0.0012 11 0.0036 3 0.0025 11 0.0032
Земјоделско земјиште 54 0.2128 185 0.4550 86 0.3688 185 0.4119
1980
Вегетација на рипари 54 0.2426
Населби 13 0.0007
Земјоделско земјиште 63 0.3231
2015/2016
Вегетација на рипари 88 0.2265 650 0.1015 322 0.0689 650 0.0852
Населби 29 0.0003 67 0.0028 33 0.0018 67 0.0023
Земјоделско земјиште 87 0.3142 196 0.5644 85 0.6449 196 0.6046

Пропорција на L. camara

Деталната проценка на површината на земјиштето на лента од 50 метри долж двете страни на реката Незеу и реката Калунду ги даде следните пропорции на покривање на земјиштето: 43,8% земјоделско земјиште и 56,2% крајбрежна вегетација. Последната категорија за покривање на земјиштето се состоеше од 45,3% чисти крајбрежни шуми и 54,4% нарушени крајбрежни грмушки во кои доминираше L. camara.

Изобилство на членконоги

Севкупното изобилство на членконоги кај сите три групи (тревопасни животни, предатори, мравки) беа помали L. camara-доминирани грмушки отколку во чисти крајбрежни шуми (еднонасочна ПЕРМАНОВА: П [Ф1,259] & lt 0,01). Комбинирајќи ги податоците од двете студиски години, чистите крајбрежни шуми дадоа повеќе тревопасни членконоги (П [Ф1,259] & lt 0,001) и мравки (П [Ф1,259] & lt 0.01), но не предатори (П [Ф1,259] & gt 0,2) (слика 3). Двонасочна ПЕРМАНОВА со студиска година и живеалиште како групирани променливи идентификуваа значајни интеракции меѓу годината и живеалиштата (П1,258] & lt 0,05) во изобилство мравки. Не беа забележани интеракции за тревопасни животни и предатори (П [Ф1,258] & gt 0.1).


Достапност и функционалност

Оваа методологија е имплементирана во бесплатен и софтверски пакет со отворен код, fuzzySim, кој работи под р програмирање (R Core Team 2014). Пакетот, вклучувајќи некои примерочни податоци (Фонтането и сор. 2012), достапен е на јавната платформа R-Forge (http://fuzzysim.r-forge.r-project.org), заедно со референтен прирачник и чекор-по-чекор туториал за неговата инсталација и употреба. Повеќето функционалности на fuzzySim (Слика 2) исто така се имплементираат како графичка екстензија на кориснички интерфејс за QGIS (QGIS Development Team 2014), која исто така е бесплатна и со отворен код.

Пакетот fuzzySim овозможува разновидни методи за претворање (повеќекратни) податоци за присуство/отсуство на видови во континуирани, нејасни површини, вклучително и обратно растојание до присуство подигнато до која било моќност (функција distPres), анализа на тренд на површината од кој било даден степен (функција multTSA) и генерализирани линеарни модели базирани на присуство -отсуство (функција multGLM). Првите два методи можат да бидат корисни за други цели освен споредување на дистрибуциите и склоповите на видовите, на пример за дефинирање на претпоставените географски опсези (Такахаши и сор. 2014 година) или за разграничување на географската позадина во моделирањето на дистрибуција на видови (Acevedo и сор. 2012 година). Покрај неколку методи за избор на променливи на предвидувачи (вклучително и критериуми за информации и стапка на лажно откривање), multGLM вклучува опција за претворање на веројатноста во вредности на поволност независно од распространетоста, кои се покажаа соодветни за употреба во нејасна логичка рамка (Real, Barbosa & Vargas 2006 Acevedo & Реал 2012). Пакетот, исто така, овозможува користење на други податоци за континуирана дистрибуција што корисниците можат да ги добијат на друго место, се додека се ограничени помеѓу 0 и 1, директно споредливи меѓу видовите и толкувани како нејасни вредности на членство (Zadeh 1965 Real, Barbosa & Vargas 2006 Barbosa & Real 2012) .

Матриците за нејасна сличност произведени со fuzzySim потоа можат да се нацртаат, споредат, класифицираат, групираат и претворат во дендрограми што ги прикажуваат нејасните односи помеѓу распределбата на видовите или помеѓу регионалните видови композиции. r кодот за сите овие операции е даден во упатствата достапни од почетната страница на пакетот (http://fuzzysim.r-forge.r-project.org). Матриците за нејасна сличност, исто така, може да се внесат во пакетот RMACOQUI (Olivero, Real & Márquez 2011) за систематска анализа на хоротипови или биотички региони. Нејасните верзии на индекси на бинарна сличност, исто така, може да се интегрираат во други софтверски пакети што моментално ги пресметуваат овие индекси, како што е веганскиот (Оксанен и сор. 2013) или бетапарт (Базелга и Орме 2012).


4 ДИСКУСИЈА

Нашите резултати покажуваат дека урбанизацијата го менува однесувањето за избегнување на грабливци кај елени со опашка и источните памучиња. Откривме, низ нашето подрачје за проучување, дека ниту елен-опаш, ниту источен памук не биле просторно одвоени од коиотите, ниту пак откривме изразена промена во нивните дневни активности. Иако елените не ја зголемија будноста кога беа присутни којотите, источните памуци имаа поголема будност кога којотите беа присутни на помалку урбани локации, но помала будност кога којотите беа присутни на повеќе урбани места. Conversely, eastern cottontails had their highest vigilance rates in more urban sites when coyotes were absent, indicating an alternative source of fear that may be “forcing” cottontails to be vigilant even when coyotes are absent.

If all other factors are equal (e.g., food availability and social standing), prey species should display increased anti-predator behaviour where predation pressures exist (Caro, 2005 ). White-tailed deer in less urban ecosystems have been shown to avoid habitat occupied by coyotes (Jones et al., 2016 Lingle, 2002 ). Although coyotes depredate eastern cottontails and young white-tailed deer in the greater Chicago region (Gehrt, 2010a Morey et al., 2007 ), we found that neither white-tailed deer nor eastern cottontail demonstrated spatial segregation from coyotes across our study area (Figure 2a). These results are similar to previous findings in the Chicago metropolitan area (Magle et al., 2014 ). Coyote and deer occupancy rates were positively linked, and the authors suggested that the need for limited habitat may outweigh any spatial predator avoidance by deer (Magle et al., 2014 ). We too expect that habitat limitation constrained prey species’ ability to spatially avoid coyotes across the landscape.

Because white-tailed deer and cottontail did not spatially avoid coyotes, we expected to observe a change in prey species temporal activity patterns to minimize the frequency of interactions with coyotes. Yet, we found only minor changes in daily activity patterns of prey species in sites with or without coyote (Figure 2b). White-tailed deer slightly increased their activity to be active later in the morning and earlier in the evening when coyotes were present at a site (Figure 2b). However, peak activity of coyotes did not track high levels of deer activity. White-tailed deer are generally crepuscular or diurnal (Feldhamer, Thompson, & Chapman, 2003 ), and our results show that this behaviour does not change for urban deer (Figure 2b). Previous studies have also shown that urban coyotes become more nocturnal to avoid human activity (Gehrt, 2010a Grubbs & Krausman, 2009 Riley et al., 2003 Tigas, Van Vuren, & Sauvajot, 2002 ), and our results support this evidence (Figure 2b). Perhaps the risk from humans outweighs the benefits of overlapping activity patterns with deer and has decoupled the temporal interactions between deer and coyotes.

This potential decoupling may have important implications for urban predator–prey dynamics. Within human-dominated systems, especially cities, predators are often extirpated or removed from the system if they interact with humans (Curtis & Hadidian, 2010 ). Thus, urban apex predators, who previously faced little risk while hunting, now face new mortality risks when choosing when and where to forage given the presence of humans (Blecha, Boone, & Alldredge, 2018 ). For coyote, aligning their activity pattern with that of deer may be too risky at most times, especially given that other food sources are seemingly available (Newsome et al., 2015 ). Thus, our results may indicate the influential role of a “third player” (i.e., humans) in urban predator–prey dynamics.

Predation pressures may also be reduced due to a surplus of resources provided by anthropogenic sources (e.g., refuse, fruit trees, pet food). Coyotes are generalist predators (Morey et al., 2007 ), and urban coyotes have greater access to a variety of supplemental resources throughout the year (Morey et al., 2007 Murray & St. Clair, 2017 Newsome et al., 2015 Poessel, Mock, & Breck, 2017 ). A potential increase in prey items combined with the supplementation of anthropogenic food sources may reduce the overall predation rates on cottontails and deer by coyotes across the urban landscape, thus reducing the need for either species to increase their predator-avoidance behaviour.

We also expected prey species to express increased vigilance in the presence of coyote, and we found that eastern cottontail vigilance rates, in the presence of coyote, positively covaried with coyote occupancy. Vigilance rates were higher in less urban sites with coyote present where coyote occupancy is also high (Figure 2c). Conversely, eastern cottontail vigilance was highest in urban sites without coyotes. These varying results may suggest different sources that induce vigilance behaviour in eastern cottontails along an urbanization gradient. In Chicago, cottontail rabbits are likely to occupy green spaces in the urban core (e.g., city parks Gallo et al., 2017 ) where coyote occupancy is low (Figure 2c, Supporting Information Table S4) but visitation by humans and their pets is high. While these urban locations may provide potential refuge for eastern cottontails from coyote (i.e., human-shield effect), they potentially come with trade-offs in the form of increased interactions with humans and their pets. As a result, their vigilance rates are high in urban sites without coyote. As sites become less urban, we begin to see more expected anti-predator behaviour towards a native predator as cottontails have higher vigilance rates in less urban sites with coyote than those without (Figure 2c).

In regards to white-tailed deer, our results may indicate that white-tailed deer are at their limits of behavioural plasticity in urban ecosystems, and cannot afford to change their predator-avoidance behaviour (Lowry et al., 2013 ). Deer vigilance rates at sites with coyote did not vary as a function of urbanization. However, vigilance rates appeared higher in less urban sites without coyote, though this trend was not significant (Figure 2c). Alternatively, the separation in temporal interaction between coyote and deer due to changes in urban coyote daily activity (Figure 2b) may have reduced the need for deer to be vigilant of coyote.

It is important to note that detecting within-patch dynamics was not possible within our study design, as we had only one camera placed within each habitat patch. However, we found that detection rates were higher for both prey species when coyotes were present (Supporting Information Table S1). These findings could indicate that coyotes are influencing within-patch activity and movement patterns of both prey species (Bowers & Dooley, 1993 ). Future research should assess within-patch spatial avoidance or behavioural changes by including multiple sampling sites within a single habitat patch or collecting fine-scale movement data using GPS collars on individual animals.

Our results add to a growing body of literature that indicates interactions between predators and prey in human-dominated landscapes may be better understood by considering the interplay between three players instead of two: predators, prey and people (Berger, 2007 Blecha et al., 2018 Magle et al., 2014 ). Given our findings, we believe it would be of value to assess fine-scale behaviours at the individual level (e.g., forager's perception of risk, internal state of predator and prey). Conducting fine-scale diet and behavioural analysis, such as measuring giving up densities, (Brown & Kotler, 2004 Kotler, Brown, & Bouskila, 2004 ) would be a natural progression to further assess our postulates about behavioural plasticity, the use of anthropogenic resource by predators and novel threats within urban ecosystems. Additionally, we assessed patterns of predator-avoidance behaviour based on the presence of coyote, yet predator abundance may have a stronger influence on predator–prey dynamics (Power, Matthews, & Stewart, 1985 ). Future studies that measure population dynamics, such as mark-recapture, would help elucidate the influence predator abundance has on prey behaviour in novel ecosystems.

Our findings have greater implications for urban wildlife management. Conservation and management actions are often based on predictions about population dynamics and species interactions generated from ecological models derived in more natural or rural settings. Changes in the impact that urban predators have on the behaviour of urban prey can alter or reduce top-down trophic effects causing further changes in prey behaviour (Waser et al., 2014 ). Changes in predator-avoidance behaviour may have further cascading effects on both plant and animal communities, ultimately changing the community composition of urban ecosystems (Kuijper et al., 2016 Waser et al., 2014 ). For example, urban and suburban white-tailed deer often modify understory plant communities and alter forest ecology through uncontrolled herbivory (Côté, Rooney, Tremblay, Dussault, & Waller, 2004 DeNicola, VerCauteren, Curtis, & Hyngstrom, 2000 ). Thus, recognizing how urbanization alters the behaviour of both urban predators and urban prey is a key component to understanding urban wildlife communities and managing and conserving biodiversity on an urbanizing planet.


Дискусија

This is the first coronavirus detected from a bat in Singapore, and our study provides the first evidence of cave nectar bat E. spelaea harbouring a lineage D betacoronavirus. Coronaviruses were previously detected in E. spelaea in the Philippines, but no sequence data were generated (Watanabe et al., 2010 ). Eonycteris spelaea has also previously been reported to harbour a paramyxovirus in China (Yuan et al., 2014 ), Phnom-Penh bat virus (Queen et al., 2015 ), Issyk-kul virus (Calisher et al., 2006 ) and were also seropositive for Nipah virus in Malaysia (Yob et al., 2001 ).

In South-East Asia, lineage D betacoronaviruses (also referred to as Ro-BatCoV HKU9: Woo et al., 2012a , b ) have been detected in eight different bat species from three bat families belonging to two suborders, Yinpterochiroptera and Yangochiroptera: C. sphinx, D. moluccensis, E. spelaea, H. lekaguli, P. jagori, R. leschenaultii, Scotophilus heathi и Scotophilus kuhli (Woo et al., 2007 Tsuda et al., 2012 Anindita et al., 2015 ). A next-generation sequencing approach in Yunnan province China detected HKU9 coronavirus sequences in a community dominated by Hipposideros armiger, but the host identity of the faeces tested was not confirmed (Ge et al., 2012 ). The bat species known to harbour lineage D Betacoronavirus are widely distributed across South Asia and South-East Asia, and there are large areas where these distributions overlap (Fig 3, Table S2). Lineage D betacoronaviruses were also detected in two bat species in Kenya, Rousettus aegyptiacus и H. commersoni, and one in Madagascar, Pteropus rufus (Tong et al., 2009 Razanajatovo et al., 2015 ).

Interestingly, the pooled urine samples where coronavirus was detected in the Illumina NGS were negative with traditional RT-PCR, indicating a low amount of virus. These screening results possibly indicate that there is a low prevalence in the bats in Singapore, low virus titres in the samples and/or we missed shedding foci during our sampling. The only bat species we detected coronaviruses in were the cave nectar bats (E. spelaea), and this was using deep sequencing where the majority of the reads were detected in the urine sample. We did not detect this in the other insectivorous or frugivorous bat species with this well-validated primer set however, we did not perform NGS on samples from other species in Singapore. The majority of coronavirus detections have been from insectivorous bats, but this may have been spurred by the discovery of SARS-like CoV in Rhinolophus bat species in China (Drexler et al., 2014 ). Different coronaviruses can infect the same species of bats, even very divergent viruses (Wacharapluesadee et al., 2015 ). The close evolutionary relationship of lineage D betacoronaviruses detected from geographically separated bat species indicates that the spread of lineage D infections in bats is not host-restricted.

In Germany, bat parturition peaks appear correlated with bat coronavirus shedding (Drexler et al., 2011 ) it would be beneficial to determine the pregnancy cycles of bats in the tropics, which is largely unknown or based on studies with limited geographical scope. In the tropics, the constant availability of resources means there is less dependence on temporal windows of food. In Malaysia, E. spelaea has been found with dependent young in 8 of 12 months, indicating that individuals are reproducing throughout the year (Kingston et al., 2006 ), with two peak periods of pregnancy in June and September. In the Philippines, it was also found that E. spelaea has two annual peaks in reproduction although with some variation (Krutzsch, 2005 ). The first peak centred on March or April while the second centred on or near August (Heideman and Utzurrum, 2003 ). These bats typically roost in large numbers in caves, although the studied colony in Singapore roosts under an overpass and numbers over 3000 individuals (Lee, unpublished data). This opens up the possibility that there is a persistent source of virus in the colonies and immunologically naïve individuals have the opportunity for exposure from infected bats as they are tightly packed and may fight for specific sites in a roosting area. This is especially true for larger and older males because it is hypothesized that E. spelaea exhibits a resource defence polygynous mating system, where males spend significantly more time and energy for roost defence and surveillance (Bumungsri et al., 2013 ).

Покрај тоа, E. spelaea, R. leschenaultii и H. armiger co-roost in caves in India and in SE Asia and multispecies roosts may facilitate the transmission and recombination of coronaviruses (Mendenhall, unpublished data Struebig et al., 2005 Furey et al., 2011 ). Hipposideros lekaguli is thought to be associated with Rousettus species and even E. spelaea in SE Asia (Alviola et al., 2015 ). These species also have a large, overlapping distribution across SE Asia, which may facilitate the emergence of novel coronaviruses (Fig. 2). The foraging ecology of these bats E. spelaea is known to feed on a wide range of plant species and their high visitation frequency to the inflorescence of a few keystone plant species such as Durio zibethinus и Parkia speciosa (Heideman and Utzurrum, 2003 Krutzsch, 2005 ). И двете C. sphinx и R. leschnaulti have also been found to feed on the same tree (Singaravelan and Marimuthu, 2004 , 2008 ).

The discovery of this novel coronavirus demonstrates the unsampled diversity of this virus family in bats. Betacoronaviruses are responsible for two of the major coronavirus cross-species spillover events (SARS and MERS virus) from bats to incidental hosts, ultimately resulting in sustained transmission chains. The bat species where lineage D betacoronaviruses have been detected share roosting sites, do so in large numbers and high density and also forage on the same plants. These may be factors that ultimately lead to the emergence of novel virus strains (Table 2). Even though the lineage D betacoronaviruses are not implicated as viruses capable of infecting humans, understanding their evolution can help us understand the evolution and ecological aspects of this medically important virus family. Furthermore, as little is known about the evolutionary factors affecting the transmission of CoVs between hosts, additional studies, such as host cell receptor usage, are required to assess the potential risks of zoonotic transmission to humans.

Bat species Roost site (cave/tree) Food (no. of plant species) Numbers in single roost Референци
Eonycteris spelaea Caves in forested areas and man-made structure in urban areas Flowers/nectar Several thousands. Co-habits with other bat species (Francis et al., 2008 )
Cynopterus sphinx Foliage (tree and palms) only Fruits (wild and cultivated) 3–7 bats per roost (Bates et al., 2008b )
Dobsonia moluccensis Caves, sinkholes, boulder piles, old mines, disused buildings, dense vegetation Fruits Several thousands (Hutson et al., 2008 )
Hipposideros lekaguli Mainly limestone caves Insects 300 individuals (per colony) (Bumrungsri per comm.) (Csorba et al., 2008 )
Rousettus leschenaultii Caves, old buildings, forts and disused tunnels Fruits and flowers/nectar A few to several thousand individuals (Bates and Helgen, 2008 )
Hipposideros armiger Caves and man-made structures Insects Hundreds of individuals. Co-habits with Rhinolophus and other bat species (Bates et al., 2008a )
Ptenochirus jagori Mainly tree cavities, also caves and sheltered rock crevices Fruits (145), flowers/nectar (2) and leaves (7) Singly or in small groups in caves (Mickleburgh, 1992 Reiter and Curio, 2001 Ong et al., 2008 )
Scotophilus kuhli Tree cavities, foliage and man-made structures (in forest and human-modified environments) Insects (hymenopterans and dipterans) Several hundred individuals (Bates et al., 2008d )
Scotophilus heathii Tree cavities, foliage and man-made structures (in forest and human-modified environments) Insects Singly or in colonies of up to 50 bats (Bates et al., 2008c )

Data available from the Dryad Digital Repository: https://doi.org/10.5061/dryad.g6hr11k (Duffy, 2018 ).

Filename Опис
jec13032-sup-0001-FigS1.pdfPDF document, 33.6 KB
jec13032-sup-0002-FigS2.pdfPDF document, 22.8 KB
jec13032-sup-0003-FigS3.pdfPDF document, 22.8 KB
jec13032-sup-0004-FigS4.pdfPDF document, 26.6 KB
jec13032-sup-0005-TableS1.docxWord document, 12.7 KB
jec13032-sup-0006-FigureCaptions.docxWord document, 12.5 KB

Ве молиме запомнете: Издавачот не е одговорен за содржината или функционалноста на сите придружни информации дадени од авторите. Сите прашања (освен содржината што недостасува) треба да бидат упатени до соодветниот автор за статијата.


Electronic supplementary material is available online at https://doi.org/10.6084/m9.figshare.c.4862670.

Published by the Royal Society. Сите права се задржани.

Референци

Carver S, Kilpatrick AM, Kuenzi A, Douglass R, Ostfeld RS, Weinstein P

. 2010 Environmental monitoring to enhance comprehension and control of infectious diseases . Ј. Енвирон. Monit. 12, 2048-2055. (doi:10.1039/c0em00046a) Crossref, PubMed, Google Scholar

. 2012 Effects of host diversity on infectious disease . Ану Rev. Ecol. Evol. Сист 43, 157182. (doi:10.1146/annurev-ecolsys-102710-145022) Crossref, ISI, Google Scholar

Keesing F, Holt RD, Ostfeld RS

. 2006 Effects of species diversity on disease risk . Екол. Лет. 9, 485-498. (doi:10.1111/j.1461-0248.2006.00885.x) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Johnson PT, Preston DL, Hoverman JT, Richgels KL

. 2013 Biodiversity decreases disease through predictable changes in host community competence . Природа 494, 230233. (doi:10.1038/nature11883) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Ezenwa VO, Godsey MS, King RJ, Guptill SC

. 2006 Avian diversity and West Nile virus: testing associations between biodiversity and infectious disease risk . Прок. Р. Соц. Б 273, 109-117. (doi:10.1098/rspb.2005.3284) Link, ISI, Google Scholar

Huang ZY, van Langevelde F, Prins HH, de Boer WF.

2015 Dilution versus facilitation: impact of connectivity on disease risk in metapopulations . The.Теор. Biol. 376, 6673. (doi:10.1016/j.jtbi.2015.04.005) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Ferguson H, Brock P, Torr S

. 2018 Host species diversity and the transmission of vector-borne disease in low income countries . Во Ecology and evolution of infectious diseases: effective strategies for pathogen control and public health management in low-income countries (eds

Roche B, Broutin H, Simard F

), pp. 180-197. Oxford, UK : Oxford University Press . Google Scholar

LoGiudice K, Duerr STK, Newhouse MJ, Schmidt KA, Killilea ME, Ostfeld RS

. 2008 Impact of host community composition of Lyme disease risk . Екологија 89, 2841-2849. (doi:10.1890/07-1047.1) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Gottdenker NL, Chaves LF, Calzada JE, Saldaña A, Carroll CR

. 2012 Host life history strategy, species diversity, and habitat influence Trypanosoma cruzi vector infection in changing landscapes . PLoS Negl. Троп Дис. 6, e1884. (doi:10.1371/journal.pntd.0001884) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Oda E, Solari A, Botto-Mahan C

. 2014 Effect of mammal host diversity and density on the infection level of Trypanosoma cruzi in sylvatic kissing bugs . Медицински Vet. Entomol. 28, 384-390. (doi:10.1111/mve.12064) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

. 2005 Species coexistence and pathogens with frequency-dependent transmission . Сум Нат 166, 112-118. (doi:10.1086/430674) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

. 2016 Epidemiological implications of host biodiversity and vector biology: key insights from simple models . Сум Нат 187, 405-422. (doi:10.1086/685445) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

2015 Bottlenecks in domestic animal populations can facilitate the emergence of Trypanosoma cruzi, the aethiological agent of Chagas disease . Прок. Р. Соц. Б 282, 20142807. (doi:10.1098/rspb.2014.2807) Link, ISI, Google Scholar

. 1986 The structure of Neotropical mammal communities: an appraisal of current knowledge . Rev. Chil. Историја Нат 59, 121134. ISI, Google Scholar

Bacigalupo A, Segura JA, García A, Hidalgo J, Galuppo S, Cattan PE

. 2006 First finding of Chagas disease vectors associated with wild bushes in Metropolitan Region of Chile . Rev. Med. Chil. 134, 1230-1236. (doi:10.4067/S0034-98872006001000003) PubMed, ISI, Google Scholar

Botto-Mahan C, Cattan PE, Canals M, Acuña M

. 2005 Seasonal variation in the home range and host availability of the blood-sucking insect Mepraia spinolai in wild environment . Acta Trop. 95, 160-163. (doi:10.1016/j.actatropica.2005.05.001) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Coronado X, Rozas M, Botto-Mahan C, Ortiz S, Cattan PE, Solari A

. 2009 Molecular epidemiology of Chagas disease in the wild transmission cycle: the evaluation in the sylvatic vector Mepraia spinolai from an endemic area of Chile . Сум J. Trop. Медицински Hyg. 81, 656-659. (doi:10.4269/ajtmh.2009.09-0053) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Correa JP, Bacigalupo A, Fontúrbel FE, Oda E, Cattan PE, Solari A, Botto-Mahan C

. 2015 Spatial distribution of an infectious disease in a native small mammal community . Naturwissenschaften 102, 51. (doi:10.1007/s00114-015-1304-5) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

2019 Spatio-temporal characterization of Trypanosoma cruzi infection and discrete typing units infecting hosts and vectors from non-domestic foci of Central Chile . PLoS Negl. Троп Дис. 13, e7170. (doi:10.1371/journal.pntd.0007170) Crossref, ISI, Google Scholar

. 2008 Mamíferos de Chile . Barcelona, Spain : Editorial LYNX . Google Scholar

Canals M, Cruzat L, Molina MZ, Ferreira A, Cattan PE

. 2001 Blood host sources of Mepraia spinolai (Heteroptera: Reduviidae), wild vector of Chagas Disease in Chile . J. Мед. Entomol. 38, 303-307. (doi:10.1603/0022-2585-38.2.303) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Chacon F, Bacigalupo A, Quiroga JF, Ferreira A, Cattan PE, Ramirez-Toloza G

. 2016 Feeding profile of Mepraia spinolai, a sylvatic vector of Chagas disease in Chile . Acta Trop. 162, 171-173. (doi:10.1016/j.actatropica.2016.06.027) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Rozas M, Botto-Mahan C, Coronado X, Ortiz S, Cattan PE, Solari A

. 2007 Co-existence of Trypanosoma cruzi genotypes in wild and peridomestic mammals in Chile . Сум J. Trop. Медицински Hyg. 77, 647-653. (doi:10.4269/ajtmh.2007.77.647) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Botto-Mahan C, Acuña-Retamar M, Campos R, Cattan P, Solari A

. 2009 European rabbits (Oryctolagus cuniculus) are naturally infected with different Trypanosoma cruzi genotypes . Сум J. Trop. Медицински Hyg. 80, 944-946. (doi:10.4269/ajtmh.2009.80.944) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Galuppo S, Bacigalupo A, Garcia A, Ortiz S, Coronado X, Cattan PE, Solari A

. 2009 Predominance of Trypanosoma cruzi genotypes in two reservoirs infected by sylvatic Triatoma infestans of an endemic area of Chile . Acta Trop. 111, 90-93. (doi:10.1016/j.actatropica.2009.02.010) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Rojo G, Sandoval-Rodríguez A, López A, Ortiz S, Saavedra M, Botto-Mahan C, Cattan PE, Solari A

. 2017 Within-host temporal fluctuations of Trypanosoma cruzi discrete typing units: the case of the wild reservoir rodent Octodon degus . Parasit. Вектори 10, 380. (doi:10.1186/s13071-017-2314-2) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Yefi-Quinteros E, Muñoz-San Martin C, Bacigalupo A, Correa JP, Cattan PE

. 2018 Trypanosoma cruzi load in synanthropic rodents from rural areas in Chile . Parasit. Вектори 11, 171. (doi:10.1186/s13071-018-2771-2) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Botto-Mahan C, Ortiz S, Rozas M, Cattan PE, Solari A

. 2005 DNA evidence of Trypanosoma cruzi in the Chilean wild vector Mepraia spinolai (Hemiptera: Reduviidae) . Mem. Инст. Oswaldo Cruz 100, 237-239. (doi:10.1590/S0074-02762005000300003) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Botto-Mahan C, Campos R, Acuña-Retamar M, Coronado X, Cattan PE, Solari A

. 2010 Temporal variation of Trypanosoma cruzi infection in native mammals in Chile . Vector-Borne Zoonot. Дис. 10, 317-319. (doi:10.1089/vbz.2009.0006) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Botto-Mahan C, Bacigalupo A, Correa JP, Oda E, Solari A

. 2012 Field assessment of Trypanosoma cruzi infection and host survival in the native rodent Octodon degus . Acta Trop. 122, 164-167. (doi:10.1016/j.actatropica.2011.12.003) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Lima M, Marquet PA, Jaksic FM

. 1996 Extinction and colonization processes in subpopulations of five neotropical small mammal species . Oecologia 107, 197-203. (doi:10.1007/bf00327903) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Botto-Mahan C, Cattan PE, Canals M

. 2002 Field tests of carbon dioxide and conspecifics as baits for Mepraia spinolai, vector of Chagas disease . Acta Trop. 82, 377-380. (doi:10.1016/S0001-706X(02)00040-2) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Meserve PL, Gutiérrez JR, Yunger JA, Contreras LC, Jaksic FM

. 1996 Role of biotic interactions in a small mammal assemblage in semiarid Chile . Екологија 77, 133-148. (doi:10.2307/2265662) Crossref, ISI, Google Scholar

Cattan PE, Botto-Mahan C, Correa JP, Bacigalupo A, Cornejo-Villar B

. 2019 Trapping and blood-sampling small mammals in semi-arid environments. Protocols.io. (http://dx.doi.org/10.17504/protocols.io.wnxfdfn) Google Scholar

. 2007 The animal care and use committee of the American Society of Mammalogists. Guidelines of the American Society of Mammalogists for the use of Wild Mammals in Research . J. Mammal. 88, 809823. (doi: 10.1644/06-MAMM-F-185R1.1) Crossref, ISI, Google Scholar

Arenas M, Campos R, Coronado X, Ortiz S, Solari A

. 2012 Trypanosoma cruzi genotypes in insect vectors and patients with Chagas of Chile studied by means of cytochrome b gene sequencing, minicircle hybridization, and nuclear gene polymorphism . Vector-Borne Zoonot. Дис. 12, 196-205. (doi:10.1089/vbz.2011.0683) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

. 2013 Retrospective molecular integrated epidemiology of Chagas disease in Colombia . Зарази. Genet. Evol. 20, 148-154. (doi:10.1016/j.meegid.2013.08.028) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Wincker P, Britto C, Pereira JB, Cardoso MA, Oeleman O, Morel CM

. 1994 Use of a simplified polymerase chain reaction procedure to detect Trypanosoma cruzi in blood samples from chronic chagasic patients in a rural endemic area . Сум J. Trop. Медицински Hyg. 51, 771-777. (doi:10.4269/ajtmh.1994.51.771) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

. 2006 The Martyrdom of St. Lucie: decimation of a meiofauna . Бик. Mar. Sci. 79, 341352. ISI, Google Scholar

Zuur A, Ieno EN, Walker N, Saveliev AA, Smith GM

. 2009 Mixed effects models and extensions in ecology with R . New York, NY : Springer . Crossref, Google Scholar

Bates D, Maechler M, Bolker B, Walker S

. 2015 Fitting linear mixed-effects models using lme4 . J. Stat. Софтверот. 67, 1-48. (doi:10.18637/jss.v067.i01) Crossref, ISI, Google Scholar

. 2016 Smoothing parameter and model selection for general smooth models (with discussion) . J. Am. Стат. Доц. 111, 1548-1575. (doi:10.1080/01621459.2016.1180986) Crossref, ISI, Google Scholar

. 2017 gamm4: Generalized Additive Mixed Models using ‘mgcv’ and ‘lme4’. R package version 0.2–5. See https://CRAN.R-project.org/package=gamm4. Google Scholar

Lima M, Stenseth NC, Leirs H, Jaksic FM

. 2003 . Population dynamics of small mammals in semi-arid regions: a comparative study of demographic variability in two rodent species . Прок. Р. Соц. Lond B 270, 1997-2007. (doi:10.1098/rspb.2003.2448) Link, ISI, Google Scholar

Jiménez C, Fontúrbel FE, Oda E, Ramírez PA, Botto-Mahan C

. 2015 Parasitic infection alters rodent movement in semiarid ecosystem . Mamm. Biol. 80, 255-259. (doi:10.1016/j.mambio.2015.01.006). Crossref, ISI, Google Scholar

Ramirez-Sierra MJ, Dumonteil E

. 2016 Infection rate by Trypanosoma cruzi and biased vertebrate host selection in the Triatoma dimidiata (Hemiptera: Reduvidae) species complex . J. Мед. Entomol. 53, 20-25. (doi:10.1093/jme/tjv157) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Gürtler RE, Ceballos LA, Ordóñez-Krasnowski P, Lanati LA, Stariolo R, Kitron U.

2009 Strong host-feeding preferences of the vector Triatoma infestans modified by vector density: implications for the epidemiology of Chagas disease . PLoS Negl. Троп Дис. 3, e447. (doi:10.1371/journal.pntd.0000447) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Orozco MM, Enriquez GF, Alvarado-Otegui JA, Cardinal MV, Schijman AG, Kitron U, Gürtler RE

. 2013 New sylvatic hosts of Trypanosoma cruzi and their reservoir competence in the humid Chaco of Argentina: a longitudinal study . Сум J. Trop. Медицински Hyg. 88, 872-882. (doi:10.4269/ajtmh.12-0519) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Orozco MM, Piccinali RV, Mora MS, Enriquez GF, Cardinal MV, Gürtler RE

. 2014 The role of sigmodontine rodents as sylvatic hosts of Trypanosoma cruzi in the Argentinean Chaco . Инф. Genet. Evol. 22, 12-22. (doi:10.1016/j.meegid.2013.12.020) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Brémond P, Salas R, Waleckx E, Buitrago R, Aliaga C, Barnabé C, Depickère S, Dangles O, Brenière SF

. 2014 Variations in time and space of an Andean wild population of T. infestans at a microgeographic scale . Parasit. Вектори 7, 164. (doi:10.1186/1756-3305-7-164) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

. 1989 Chagas in a community of small sympatric mammals from Las Chinchillas National Reserve, IV Region, Chile . Parasitol. Дија 13, 15-20. Google Scholar

Gurgel-Gonçalves R, Cura C, Schijman AG, Cuba CA

. 2011 Infestation of Mauritia flexuosa palms by triatomines (Hemiptera: Reduviidae), vectors of Trypanosoma cruzi и Trypanosoma rangeli in the Brazilian savanna . Acta Trop. 121, 105-111. (doi:10.1016/j.actatropica.2011.10.010) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar

Abrahan LB, Gorla DE, Catalá SS

. 2011 Dispersal of Triatoma infestans and other Triatominae species in the arid Chaco of Argentina - Flying, walking or passive carriage? The importance of walking females . Mem. Инст. Oswaldo Cruz 106, 232-239. (doi:10.1590/S0074-02762011000200019) Crossref, PubMed, ISI, Google Scholar



Коментари:

  1. Tajo

    Честитам, какви зборови ..., брилијантната мисла

  2. Malasar

    Cool !!! In the evening I will definitely look

  3. Shareef

    Се извинувам, но според мое мислење ја признавате грешката. Внесете ќе разговараме за тоа. Пишете ми во премиерот, ние ќе се справиме со тоа.

  4. Shizhe'e

    Sorryал ми е што се мешав, постои предлог да се тргне поинаков пат.

  5. Armen

    No doubt.



Напишете порака